Evaluation des risques sanitaires et écotoxicologiques liés aux effluents hospitaliers

Il. Élaboration de la méthodologie d'évaluation des risques sanitaires (ERS) - Etude d'un scénario fréquemment rencontré dans les PED

ILI. Présentation de la problématique générale de la gestion des effluents hospitaliers dans les PED

Dans les pays en développement (PED), à l'exception parfois des radioéléments, les hôpitaux utilisent presque toutes les substances généralement identifiées dans les hôpitaux des pays industrialisés. Pour des raisons liés aux difficultés économiques de ces pays, les effluents hospitaliers sont le plus souvent rejetés soit vers les canaux de drainage, soit vers des fosses septiques munies de puits d'infiltration. La figure 18 illustre la problématique des effluents hospitaliers déversés dans le milieu naturel après un simple traitement primaire par les fosses septiques.

Par ailleurs, TESSIER (1992) note que l'espace urbain crée un milieu épidémiologique spécifique, particulièrement dans les pays du Tiers-monde où s'accumulent pauvreté et « tropicalité»; la circulation des germes pathogènes au sein de la population transite en effet par des intermédiaires, parmi lesquels l'eau joue un rôle majeur. Dans ce contexte, il semble que dans les PED, les dangers pour la santé humaine sont beaucoup plus d'ordre microbiologique que chimique.

Effluents des activités de soins et de recherches
médicales (radioéléments, désinfectants,
détergents, résidus de médicaments, ...)

Rejets domestiques & industriels de l'hôpital	Réseau d'assainissement de l'hôpital \(antagonismes et/ou synergies entre les polluants)/

Système de traitement primaire de l'hôpital
\ (antagonismes et/ou synergies entre les polluants) /

Sol

_..,Eaux souterraines

----------, Eau du robinet <,

Forage
d'eau destinée
à la consommation
humaine

Figure 18 : Problématique des EH déversés directement dans le milieu naturel

Chapitre III Elaboration de méthodologies pour l'évaluation des risques sanitaires et écotoxicologiques des effluents hospitaliers

11.2. Présentation des différentes étapes de l'ERS et de la méthodologie proposée pour le cas étudié

L'évaluation des risques sanitaires est l'activité consistant à évaluer les propriétés toxiques d'un produit chimique et les conditions de l'exposition humaine à ce produit, en vue de constater la réalité d'une exposition humaine et de caractériser la nature des effets qui peuvent en résulter (NCR, 1983).

La démarche générale de l'évaluation du risque sanitaire telle que définie par l'Académie des Sciences des Etats-Unis (NRC, 1983), et reprise en France dans le guide pour l'analyse du volet sanitaire des études d'impact (INVS, 2002), s'articule en quatre étapes: l'identification du danger, l'étude de la relation dose-réponse, l'estimation de l'exposition, la caractérisation des risques.

Dans les paragraphes ci-après, nous présentons la démarche spécifique (mais respectant les quatre étapes fondamentales ci-dessus) qui a été élaborée pour les effluents hospitaliers pour un mode de gestion fréquemment rencontré dans les pays en voie de développement; à savoir le rejet direct des effluents dans le sol périphérique de l'hôpital par l'intermédiaire de puits d'infiltration. Pour ce faire, un site d'étude a été sélectionné en Haïti et a fait l'objet d'un certain nombre de mesures et de caractérisations nécessaires à l'élaboration de la méthodologie.

11.3. Identification du danger

Cette étape, essentiellement qualitative, consiste dans un premier temps à identifier et à recenser l'ensemble des substances potentiellement nocives présentes sur le site. Elle conduit dans un second temps à sélectionner et à justifier les substances qui seront réellement étudiées (sélection des polluants « traceurs ») ainsi qu'à rassembler l'ensemble des connaissances acquises sur leurs effets toxiques.

Dans le cadre de cette thèse, nous avons ajouté une étape supplémentaire à ces études de base. Cette étape dite « d'évaluation du danger », vise à éviter de poursuivre l'étude si aucun danger n'est avéré suite à l'analyse des traceurs.

11.3.1. Etude du site et identification des polluants potentiels

Le site sélectionné en Haïti est un hôpital d'urgence qui dispose actuellement d'une capacité de 63 lits. C'est un hôpital de classe 3 (AHA, 1986). Des travaux d'agrandissement de l'hôpital sont en cours. L'objectif de ces administrateurs est qu'il devienne un centre hospitalier universitaire.

Pour la désinfection des équipements médicaux, l'hôpital utilise le Cidex®. Ce produit est composé de 2,4% de glutaraldéhyde et 97.6% de substances (matières) inertes. Les surfaces et les autres équipements sont désinfectés au chlore (hypochlorite de sodium). Les rejets liquides des

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différents services sont déversés dans le réseau d'assainissement de l'hôpital. Les eaux pluviales ne sont pas desservies par ce réseau. Les effluents recueillis sont répartis dans trois fosses septiques où ils subissent un traitement primaire qui consiste en une séparation des grosses matières solides des eaux. Les effluents de ces fosses sont rejetés directement dans des puits d'infiltration encastrés dans une matrice constituée d'une zone non saturée et d'une zone saturée. Les ressources en eau de la nappe phréatique sont utilisées à des fins d'AEP.

Une description synthétique de ce scénario est présentée dans la Figure 19. Les traits pleins ( ) indiquent les transports et transferts des polluants qui sont pris en compte dans l'évaluation,

alors que les traits en pointillés ( ) indiquent ceux qui ne sont pas pris en compte.

Puits d'infiltration

Forage d'eau destinée à la consommation humaine

e Château

d'eau

Réseau d'assainissement de l'hôpital

Air

Habitats humains

·frlappes (Zone saturée)

Figure 19 : Représentation graphique du scénario étudié

Le scénario met en évidence l'existence d'un réseau privé d'approvisionnement en eau potable et d'un système d'assainissement individuel. Il reproduit le mode d'AEP et de gestion des eaux usées de plus de 15% de la population de la région métropolitaine de Port-au-Prince (RMPP). En effet, l'alimentation en eau potable de la RMPP est assurée par la Centrale Autonome Métropolitaine d'Eau Potable (CAMEP). La production journalière de cette entreprise publique est de 120 000 m³ d'eau provenant de 12 forages dans la nappe la plaine du Cul-de-sac totalisant 600 L/s, et de 18 sources du massif de la Selle (2680m d'altitude) totalisant un débit de 923 Lis (CAMEP, 1996). Les besoins en approvisionnement en eau potable sont couverts à 54% et ceux de la collecte des déchets solides à 38% (OPS/OMS, 2001). La différence pour l'AEP est assurée par des entreprises privées ou par des

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réseaux privés. Le périmètre dans lequel s'inscrit la RMPP est de 10 000 ha environ et a une densité moyenne de 200 hab/ha (LHERISSON, 1999).

A Port-au-Prince, l'absence d'un réseau de drainage sanitaire des effluents classiques urbains et de station d'épuration fait que tous les eaux usées générées par les activités humaines soient évacuées vers le réseau d'assainissement pluvial (en grande partie à ciel ouvert) et/ou rejetées directement dans les milieux naturels sans traitement préalable. Des concentrations importantes en plomb (1,67 mg/L) et en mercure (0,105 mg/L) ont été mesurées dans les effluents de certaines usines (CARRE, 1997). Par ailleurs, une importante circulation d'oocystes de Cryptosporidium sp. a été identifiée dans les eaux de surface et dans les eaux de distribution destinée à la consommation humaine dans certains quartiers de Port-au-Prince (BRASSEUR et al., 2002). Dans ce contexte géographique où, dans les milieux aquatiques, la température agit favorablement sur la croissance des germes pathogènes, les groupes cibles les plus sensibles aux différentes infections liés à l'eau des nappes sont les femmes enceintes, les personnes âgées, les nouveaux nés et les immunodéprimés. Pour ces différents groupes de la population sensible, il y a non seulement un risque élevé de morbidité et de mortalité liés aux agents pathogènes, mais également la possibilité d'apparition d'effets sévères liés aux agents dits opportunistes (HAAs et al., 1999).

Le scénario, tel que présenté dans la figure 19, met en perspective deux niveaux de danger pour la santé humaine, un premier qui pourrait résulter de l'inhalation des polluants contenus dans les effluents, et un autre plus important encore résultant de l'ingestion de l'eau partiellement on non traitée provenant des nappes. Dans ce contexte, le rejet de ces effluents dans le sol et l'éventuelle exploitation de la nappe à des fins d'AEP peuvent contribuer, entre autres à l'existence de maladies infectieuses dans la zone d'étude.

11.3.2. Sélection des polluants « traceurs » et connaissances disponibles sur leurs effets toxiques

Sélection des polluants « traceurs »

Les principaux critères de choix des polluants « traceurs » généralement retenus (INVS, 2000 ; PERRODIN et al., 2001) sont les suivants :

- le niveau de concentration des polluants dans les émissions,

- le niveau de toxicité des polluants,

- la volonté de couvrir une gamme diversifiée de polluants (organiques et minéraux, cancérogènes ou non, chimiques et biologiques,...),

- la nécessité de sélectionner des polluants agissants par le biais des différentes voies d'exposition présentes dans le scénario.

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Sur cette base, et compte-tenu des données d'émissions disponibles au moment du lancement de la thèse (données bibliographiques et premières données du terrain sur les concentrations dans les effluents hospitaliers, données toxicologiques disponibles dans la littérature et les bases de données internationales,...), nous avons retenu les polluants « traceurs » qui figurent au tableau 17:

Tableau 17 : Traceurs retenus pour l'étude sanitaire des effluents hospitaliers

Traceurs retenus		Voies d'exposition	Bactériologie
		Coliformes fécaux
Orale		Polluants organiques
		Glutaraldéhyde
Cutanée, Orale		Chloroforme
Orale		1,1-Diclhorométhanme
Orale		Trichloroéthylène
Orale		Perchloroéthylène
Orale		Métaux
		Arsenic
Orale		Cadmium
Orale		Chrome
Orale		Cuivre
Orale		Nickel
Orale		Plomb
Orale

Connaissances disponibles sur les polluants « traceurs »

Certains éléments en trace, comme le cuivre, le zinc, le sélénium, sont essentiels à l'ensemble des organismes vivants. D'autres auraient, des fonctions plus ou moins importantes comme le nickel pour l'uréase, mais aussi l'arsenic et le chrome dans certains constituants. Enfin, certains n'ont pas de fonctions biologiques reconnues et sont mêmes des poisons, comme le cadmium, le mercure, le plomb. Cependant les éléments essentiels, ou ayant des fonctions biologiques reconnues (oligoéléments) peuvent aussi, pour des teneurs élevées et sous une forme chimique « biodisponible » devenir toxiques. Si ces éléments en trace, appelés fréquemment métaux lourds, bien qu'ils ne soient pas tous métalliques, deviennent mobiles ; ils peuvent alors présenter un danger pour l'homme (ACADEMIE DES SCIENCES, 1998). Les informations concernant les effets des polluants minéraux sur la santé de la population de la RMPP sont inexistantes. Par ailleurs, en Haïti, des maladies comme la typhoïde, la tuberculose et les diarrhées sont endémiques. La détermination de coliformes fécaux se révèle alors une mesure très pertinente.

Les principales caractéristiques, du point de vue sanitaire, des traceurs sélectionnés pour cette étude sont résumées ci-dessous :

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Coliformes fécaux: Ce sont des indicateurs ou marqueurs de pollution fécale des eaux. Les maladies infectieuses sont transmises principalement par les excrétas humains et animaux, notamment les fèces. S'il existe des malades ou des porteurs de germes dans la communauté, la contamination fécale de la source d'approvisionnement entraînera la présence des microorganismes responsables dans l'eau. La consommation de cette eau ou son utilisation pour la préparation des aliments ou la toilette et même son inhalation sous forme de vapeur ou d'aérosols peut provoquer une infection (OMS, 1994).

Glutaraldéhyde: Des cas de colites (Assam et al, 1996), de rectite (LEDINGHEN et al, 1996) ou de proctite (BURTIN et al, 1993) ont été mentionnés chez des patients qui ont subi des examens réalisés par des équipements qui ont été désinfectés au glutaraldéhyde, et qui n'ont pas été suffisamment rincé. En raison de sa volatilité et de son nature irritante, l'asthme professionnel a été également rapporté parmi des ouvriers exposés au gluraldehyde à plusieurs reprises (CULLINAN et al, 1992; CHANYEUNG et al, 1993; STENTON et al, 1994; GANNON et al, 1995). L'autre évidence de la toxicité du glutaraldéhyde aux humains est limitée aux rapports de l'exposition professionnelle de son utilisation en tant qu'un désinfectant et agent de stérilisation. Les effets fréquemment observés de l'exposition incluent la sensibilité de peau : la dermatite ou l'eczéma allergique (FoussEREAu, 1985), et irritation des yeux et du nez avec accompagnement de rhinites (JoRDAN et al, 1972; CORRADO et al, 1986; HANSEN, 1983; WIGGINS et al, 1989). Aucune information sur la toxicité par ingestion, voie d'exposition importante dans le scénario étudié, n'a été trouvée.

AOX et les organo halogénés : Les AOX sont des substances formées à la suite de réactions chimiques entre les composés halogénés et la matière organique. Ils sont légèrement hydrophiles, sans tendance à la bioaccumulation. Ils sont absorbés par l'homme dans la consommation de l'eau potable, la plus grande partie des organohalogénés absorbés semble être excrétée dans l'urine

(SALINOJA-SALONEN et JOKELA, 1991).

U.S. EPA (1989a) a retenu le chloforme et le 1,1-Dichlorométhane parmi les polluants priotaires à détecter dans les effluents hospitaliers. Dans le cadre de cette evaluation nous avons retenu ces polluants pour étudier la toxicité des AOX contenus dans les effluents hospitaliers vis-à-vis de l'espèce humaine.

Les informations rapportées dans la littérature font état de la toxicité aiguë du chloroforme sur l'homme. Parmi les signes de cette toxicité aiguë, on note l'évanouissement, le vomissement, le vertige, la salivation, la fatigue, la migraine et les dépressions respiratoires (IRIS, 1993). Bonis« et al. (1967) notent que CHCI3 a une incidence sur le grossissment du foie et de l'ictère. Les excretions pulmonaires sont considérées comme le meilleur moyen d'élimination du chloroforme ingéré par simple dose de 0,5 ou 1,0 g CHCI₃ (FRY et al., 1972). Le chloroforme dans l'urine représente moins de 1% de la dose ingérée (IRIS, 1993).

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L'INRS (1997) note que le dichlorométhane est surtout absorbé par voie respiratoire. Plus de la moitié du produit ayant ainsi pénétré dans l'organisme est éliminé sous forme par le poumon. Le reste subit un métabolisme qui conduit à deux produits terminaux : l'aldéhyde formique (voie du glutathion) et l'oxyde de carbone (oxydation en présence du cytochrome P 450).

Après ingestion du dichlorométhane, peuvent survenir des troubles digestifs (naussées, vomissements, diarrhé), des troubles respiratoires lés au passage trachéo-bronchique du solvant et des troubles de conscience. Le dichlorométhane entraîne une sensibilité aux substances dopaminergiques inférieure à celle des autres solvants chlorés. Des dermatoses peuvent survenir par contact répété avec la peau.

Arsenic: Il peut être absorbé par la voie digestive (facilement) et par la voie respiratoire. Il est éliminé dans les urines jusqu'à 75% ou dans les matières fécales (quelque %) en quelques jours (maximum une semaine). Il peut être retrouvé dans certains tissus humains : les phanères (cheveux, peau et ongles). L'accumulation dans l'organismes humain en cas d'exposition prolongée est mal connue (ACADEMIE DES SCIENCES, 1998).

L'exposition chronique à l'arsenic entraîne des troubles cutanés à type d'hyperkératose palmaire et plantaire et de pigmentation noirâtre des plantes des pieds (mélanodermie plantaire ou « maladie des pieds noirs » [black foot disease, BFD]). Cette maladie est en fait une maladie des petites artères périphériques. Elle a été décrite dans plusieurs cas d'exposition chronique à l'arsenic : traitement de la vigne, traitement médicamenteux par l'arséniate de potassium (solution de Fowler), eau de boisson, etc. Un excès de mortalité cardiopathie ischémique a également été mis en évidence dans la population taïwanaise résidant dans la zone d'endémie de la mélanodermie plantaire (CHEN et al., 1994).

L'arsenic a été classé comme une substance « cancérigène pour l'homme » (groupe 1) par divers organismes internationaux dont le Centre International de Recherches sur le Cancer (IARC, 1987). Cette évaluation est basée principalement sur une série d'études épidémiologiques (TSENG et al., 1968; BROWN et CHEN, 1994) portant sur des grandes populations de Taïwanais exposés à l'arsenic par l'eau de boisson. Ces études ont mis en évidence un excès de cancer de la vessie, du rein, de la peau, du poumon et du foie dans une région d'endémie de la mélanodermie plantaire, comparativement à la population générale de Taiwan. Dans cette région d'endémie les taux de mortalité standardisé (SMR) étaient plus élevé dans les villages utilisant de l'eau des puits artésiens (riches en As) comparativement aux villages à ressource mixte ou utilisant de l'eau de surface (pauvre en As). Les dernières études en date ont montré l'existence de relation dose-réponse entre le niveau d'arsenic dans les puits, la durée d'utilisation des puits et la mortalité par cancers de foie, du poumon, de la vessie ou des reins dans la plupart des groupes d'âge des deux sexes. BROWN et CHEN, (1994) ont mis en évidence des courbes de relation dose-effets non linéaires pour les cancers et ont montré une forte

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relation entre l'exposition à l'arsenic et la mortalité par cancer de la vessie, du foie et du poumon pour les niveaux d'exposition supérieurs à 0,05 pg/L.

Par ailleurs, plusieurs études épidémiologiques réalisés sur des populations exposées professionnellement à l'arsenic par voie respiratoire ont mis en évidence une augmentation des risques d'apparition de cancers du poumon (ACADEMIE DES SCIENCES, 1998).

Plomb: Les effets sur la santé découlant de l'exposition environnementale au plomb les mieux établis à l'heure actuelle concernent le système cardio-vasculaire, le système nerveux central et périphérique et le rein. Le foetus et surtout le jeune enfant (moins de 2 ans) sont particulièrement sensibles à l'effet toxique neuro comportemental du plomb, sans traduction électro-physiologique ou clinique, mais caractérisé par une baisse peu ou pas réversible des facultés cognitives, appréciable par tests psychomoteurs divers (ex. : test du QI (Quotient dIntelligence) verbal). La concentration critique du plomb dans le sang cordai lors de l'exposition anténatale pour l'apparition de cet effet toxique est de l'ordre de 100 pg/L, en raison de la relative perméabilité de la barrière placentaire (ACADEMIE DES SCIENCES, 1998).

Par ailleurs, des niveaux très bas d'exposition au plomb induisent une baisse des seuils de perception auditive et visuelle chez l'homme. La néphropathie saturnine et son mécanisme biochimique peuvent contribuer à de tels déficits.

Chez l'adulte, l'exposition prolongée à des niveaux d'exposition élevés entraîne le déclin de la filtration glomérulaire qui pourrait découler d'une modification de la production des prostanoïdes par le rein (ACADEMIE DES SCIENCES, 1998).

Cuivre: Il intervient dans deux nombreuses fonctions physiologiques : homatopoïèse, synthèse de l'élastine, du collagène ainsi que dans les réactions d'oxydoréduction. Le cuivre est le co-enzyme de nombreuses métallo-protéines.

Le cuivre est un élément essentiel et peu toxique. Les manifestations pathologiques sont plutôt liées à une carence en cuivre qui entraîne une anémie résistante au traitement par le fer, des retards de croissance associés à des troubles du métabolisme osseux, des lésions cardiaques, des troubles du système nerveux. Deux maladies associées à des anomalies génétiques sont liées à un défaut de l'absorption du cuivre (maladie de Menkès) et à une accumulation tissulaire du cuivre (maladie de Wilson). Ces anomalies de la biodisponibilité du cuivre sont modulées par l'interaction avec le zinc, ce dernier étant utilisé dans le traitement de Wilson pour abaisser le stockage de cuivre (ACADEMIE DES SCIENCES, 1998).

Nickel: le métal est insoluble dans l'eau. Cependant, lorsqu'il est sous forme de très fines particules, il s'ionise sous forme de Ni²⁺ dans l'eau et dans les liquides biologiques tels que le sang. Lors d'expositions par voie respiratoire, les données émanant d'études de populations humaines décrivent essentiellement des pathologies respiratoires telles que la bronchite chronique, l'emphysème et la

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réduction de la capacité vitale (CoRrvELL et al, 1984). Par ailleurs, quelques cas d'asthme ont été rapportés résultant d'une irritation ou d'une réponse allergique (DAMES, 1986; NIOSH, 1977).

Lors de contacts cutanés, les sels de nickel produisent une dermite appelée gale de nickel. Il s'agit d'un eczéma allergique décrit dès 1947 (LAUWERYS, 1992). Elle peut être également la conséquence de l'inhalation de nickel chez des individus sensibilisés au métal (ATSDR, 1993).

Par voie orale, les effets majeurs observés sont le décès d'un enfant après ingestion de 570 mg de nickel/kg (DALDRUP et al, 1983) et des troubles intestinaux tels des nausées, crampes abdominales et diarrhées (SUNDERMAN et al, 1989).

Des effets immunalogiques, hématologiques, hépatiques, rénaux, génotoxiques sur le développement embryonnaire et la reproduction ont été rapportés en fonction de la voie de pénétration dans l'organisme (ATSDR, 1993). Les études expérimentales ont en revanche décrit l'application de ces effets (WEISHER et al, 1980; DUNNICK et al, 1989).

Chrome: La toxicité intrinsèque du chrome varie considérablement en fonction de la valence présente, trivalent ou hexavalent, (ACADEMIE DES SCIENCES, 1998). Le Cr(III) un élément essentiel aux êtres vivants puisqu'il joue un rôle indispensable dans le métabolisme glucidique comme activateur de l'insuline (DE FLORA et WETTERHAHN, 1989 ; OTABBONG, 1990; ALLOWAY, 1995). En effet, il a été montré que les diabétiques souffrent d'une carence et qu'un complément alimentaire en chrome pouvait provoquer une amélioration de l'intolérance au glucose (DE FLORA et WETTERHAHN, 1989; ALLOWAY, 1995). Une étude épidémiologique a même mis en évidence une corrélation entre une carence en chrome et des problèmes cardio-vasculaires ; dans des régions où les sols contiennent des niveaux importants en chrome (III), le taux de mortalité par accidents cardio-vasculaires s'en trouvent diminué (ALLOWAY, 1995).

Contrairement aux effets bénéfiques du Cr (III), un contact avec du Cr(VI) contenu dans de l'eau, des poussières ou des particules de sol provoquent des allergies cutanées (NoRsETH, 1981; OTABBONG, 1990), des inhalations prolongées induisent des cancers broncho-pulmonaires chez les personnes en contact dans leur vie professionnelle, principalement dans les industries de production de dichromate et de pigments (NoRsETH, 1981; INRS, 1987; DE FLORA et WETTERHAHN, 1989) et des concentrations supérieures à 100 mg de Cr(VI)/kg de poids peuvent devenir létales pour l'homme (RICHARD et BOURG, 1991).

11.3.3. Evaluation du danger

Dans la version classique de la méthodologie d'EDR sanitaires de la NRC, on passe à la phase suivante d'étude une fois les traceurs de risque choisis. Dans le but d'éviter la poursuite de l'étude si aucun danger n'est avéré suite à l'analyse des traceurs, nous avons inséré à ce niveau de l'étude une étape décisionnelle visant à comparer les différentes valeurs obtenues dans l'eau de nappe pour les polluants traceurs avec les concentrations prescrites sur le plan international dans les normes de

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qualité pour l'eau potable (normes de l'Organisation Mondiale de la Santé quand elles existent (tableau18) ).

Tableau 18 : Valeurs seuils retenues pour la caractérisation du danger sanitaire lié à la
consommation des eaux de nappe

Traceurs de risque	Valeurs seuils		Origine	Métaux
			Arsenic
0,01 pg/L	(OMS, 1996)		Cadmium
3 pg/L	(OMS, 1996)		Chrome
50 pg/L	(OMS, 1996)		Cr(VI)
0,41 pg/L*	(U.S. EPA, 1999)		Cuivre
2000 pg/L	(OMS, 1996)		Nickel
20 pg/L	(OMS, 1996)		Plomb
lo pg/L	(OMS, 1996)		Polluants organiques
..			Glutaraldéhyde
	-		Chloroforme
200 pg/L	(OMS, 1996)		Dichlorométhame
20 pg/L	(OMS, 1996)		Bactériologie
			Coliformes fécaux
NPP<1 dans 100mL	(OMS, 1996)

* La concentration maximale du Cr(VI) prescrite par l'U.S. EPA (1999) est 0,1 ppm. (1ppm=4,09 mg/m³)

Pour tout rapport C,/N_q< 1 (C_e : concentration en polluants dans les eaux de la nappe ; N_q : Norme de qualité de l'eau potable) et pour toute concentration en coliformes fécaux NPP<1 pour 100 mL, le danger (et donc le risque) est considéré comme négligeable et la procédure est interrompue.

A l'inverse, pour tout rapport C_e/Ni_g> 1 et pour toute concentration en coliformes fécaux NPP>1 pour 100 mL, la démarche recommande de passer aux étapes suivantes de l'évaluation des risques sanitaires à proprement parlée.

Le logigramme présenté dans la figure 20 résume la démarche élaborée pour l'évaluation des dangers sanitaires liés aux effluents hospitaliers.

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Etude du site (taille de l'hôfital et nombre de service)

Caractérisation physicochimique et microbiologique des E.H.

ve

Caractérisation physicochimique et microbiologique de l'eau de la nappe

polluants l'eau de la > Seuil oui

de danger important ^:·sque ri négligeable

NPP/100 mL C. fécaux non

oui

Evaluation des risques sanitaires liés aux E.H.

oui

Mise en place d'une politique de rémédiation basée

Risque 1 non

sur la protection de la santé humaine

Mise en place d'un système de surveillance

Figure 20 : Logigramme élaboré pour la démarche d'évaluation des dangers sanitaires liés
aux effluents hospitaliers et les suites à donner

11.4. Définition des relations dose-réponse (ou dose-effet)

La relation dose-réponse, spécifique d'une voie d'exposition, établit un lien entre la dose d'une substance mise en contact avec l'organisme et l'occurrence d'un effet toxique jugé critique. Cette fonction est synthétisée par une entité numérique appelée indice ou valeur toxicologique de référence (VTR).

Pour une exposition orale ou cutanée, la VTR est appelée dose journalière admissible (DJA), exprimée en mg de substance chimique par kilogramme de poids corporel et par jour, et correspond à la quantité de toxique rapportée au poids corporel qui peut être administrée quotidiennement à un individu sans provoquer d'effet nuisible en l'état actuel des connaissances (INVS, 2000).

Pour les substances considérées comme cancérogènes, la valeur guide est la concentration dans l'eau de boisson correspondant à un risque additionnel de cancer durant la vie entière de 10-5 (un cancer additionnel pour 100 000 personnes qui consommeraient pendant 70 ans une eau de boisson contenant la substance en cause à une concentration égale à la valeur guide) (OMS, 1996).

Les valeurs des DJA répertoriées pour les traceurs de risque sélectionnés pour les effluents hospitaliers et leurs origines sont présentées dans le tableau 19.

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Tableau 19 : Valeurs des DM pour les traceurs sélectionnés

Traceurs de risque	DM mg/kg-jour	Voie d'exposition		Origine	Métaux
				Arsenic
3x10	Orale	(U.S. EPA, 1993)		Cadmium
1x10^-3	Orale	(OMS, 1994)		Chrome III Chrome VI
1,5 3x10^-3	Orale	(U.S. EPA, 1998) (U.S. EPA, 1998)		Cuivre
0,5	Orale	(OMS, 1996)		Nickel
2x10^-2	Orale	(Académie des Sciences, 1998)		Plomb
3,5x10^-3	Orale	(OMS,1993)		Polluants organiques
				Glutaraldéhyde
- 0.2 « ppm »	Orale Cutanée	(OSHA, 1989)
				Chloroforme
0,01	Orale	(U.S. EPA, 2001)		Dichlorométhane
5x10^-2	Eau potable	(IRIS, 2001)
				Bactériologie
				Coliformes fécaux
-	Orale	-

11.5. Evaluation de l'exposition

L'évaluation de l'exposition comporte classiquement trois phases (INVS, 2000):

- la première vise à juger du niveau potentiel de contamination des milieux en rapport avec la source pollution étudiée. Dans notre cas, elle visera à étudier la contamination potentielle des eaux de nappe situées sous le site, par les effluents hospitaliers,

- la seconde se rapporte à la définition des populations exposées via l'étude des voies d'exposition possibles,

- la troisième concerne l'estimation quantitative de l'exposition humaine (calcul des doses moyenne journalières ou DM3).

11.5.1. Etude de la contamination potentielle des eaux de nappe situées sous le site

L'étude de la contamination des eaux de nappe situées sous le site passe essentiellement par une étude géologique et hydro-géologique du site où est implanté l'hôpital étudié. Cette étude est abordée ici en deux temps :

- une étude géologique et hydro-géologique générale de la région où est implanté l'hôpital, basée essentiellement sur des données bibliographiques et provenant d'étude antérieures,

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- une étude géologique et hydro-géologique plus localisée, basée notamment sur les études effectuées à l'occasion du forage de l'AEP de l'hôpital.

Etude géologique et hydro-géologique de la région d7mplantation de Ihôpital

L'étude géologique et hydro-géologique de la région d'implantation de l'hôpital se caractérise principalement par la présence d'un aquifère karstique. La principale caractéristique des aquifères karstiques est l'existence de réseaux irréguliers de pores, de fissures, de fractures et de conduites de formes et de dimensions variées. Une telle structure, d'une importante hétérogénéité physique et géométrique, cause des conditions hydrauliques complexes et la variabilité spatiale et temporelle des paramètres hydrauliques. Après une averse, la recharge rapide et turbulente des eaux souterraines se produit par le drainage dans de grands conduits de volume élevé d'eau non filtrée (DENic-JuKic et Julac, 2003).

Le massif de la Selle, la chaîne la plus élevée de la République d'Haïti, est abondamment arrosé par les eaux de précipitation. Dans son bassin versant septentrional, qui est le bassin présentant un intérêt pour les ressources en eau de Port-au-Prince, il contient des calcaires intensément fracturés et karstifiés, autorisant le stockage et la circulation d'eau souterraine. Il en découle qu'il s'agit d'un aquifère majeur, véritable château d'eau potentiel pour la RMPP (TRACTEBEL, 1998). Des calcaires inter stratifiés inclus dans des roches basaltiques ont été identifiés dans son bassin méridional (WooDraNG et al., 1924 ; BurrERLIN, 1960).

L'aquifère de la Plaine du Cul-de-sac (coordonnées géographiques : 18°36' N et 72°10' O) a une surface de 500 Km². Elle est dominée par des bassins versants couvrant 1500 Km² (PNUD, 1991). Les reliefs qui encadrent la plaine sont très étendus et élevés au Sud (jusqu'à plus de 2000m d'altitude) et plus étroits et bas au Nord (autour de 1000m d'altitude). La hauteur pluviométrique moyenne est surtout fonction de l'altitude avec 1239 mm à une altitude de 160m, 1431mm à altitude : 140m et 1888mm à 1 504m, et semble augmenter (pour une altitude) d'Ouest en Est à 2036mm pour une altitude de 760m). Sur les massifs Nord de la plaine, il n'y a pas de station pluviométrique, mais la hauteur annuelle moyenne serait de l'ordre de 1200mm. Les périodes pluvieuses se produisent en avril, mai, juin et août, septembre, octobre et la période sèche de décembre à mars (SimoNoT, 1982).

La géologie et la morphologie de la plaine ont fait l'objet de nombreuses études. BurrERLIN (1960) note que la plaine du Cul-de-sac (PCS) serait un synclinorium oligo-miocène effondre (Graben) par le jeu de deux grandes failles Est et Sud. Ce synclinorium est comblé par les éléments détritiques arrachés aux massifs qui l'encadrent. Selon les conclusions de cette étude, le substratum sous les formations alluviales serait constitué de grés, sables, argiles conglomérats et calcaires de l'oligomiocène qui ont près de 1400m d'épaisseur et affleurent sur les collines de la bordure méridionale de

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la plaine, avec des dépôts coralliens (calcaires récifaux) du pio-quaternaire au Nord et à l'Est (figure 21).

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Figure 21: Coupe géologique du bassin versant de la PCS (BurrEauN, 1960)

La géomorphologie, selon DESREUMAUX (1987), serait le résultat de mouvement tangentiels récents qui ont conduit à des superpositions anormales des couches, dues au déversement des plis. Ce qui aurait provoqué une répétition de la série Eocène et Oligo-miocène (figure 22). Au-dessus de ces formations dont les caractéristiques hydrogéologiques ne sont pas connues, se sont amassées dans la plaine les couches alluviales quaternaires et actuelles sur une épaisseur très variable, mais qui se situe en moyenne autour de 100 et peut atteindre plus de 200m dans certains secteurs. L'alternance de ces couches alluviales perméables et imperméables (ou semi-perméables) est très irrégulière verticalement et latéralement, mais les corrélations faites a partir des couches géologiques de forages disponibles montrent que, d'une façon générale, leurs proportions sont a peu près égales ; c'est-à-dire qu'en moyenne, sur 100m de forage, on rencontre 50m de formations perméables aquifères. Malgré la grande variabilité des couches, on distingue schématiquement de haut en bas trois à quatre niveaux aquifères :

1. une nappe phréatique généralement située dans les formations récentes, superficielles, argilo sableuses et épaisses de quelques mètres à quelques dizaines de mètres (une trentaine au maximum) : l'eau provient des formations aquifères sous-jacentes sous pression, et peut affleurer a la surface sous forme de sources (assez rares), soit en nappe d'eau libre ;

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2. un second niveau aquifère, sous pression sur la plus grande partie de la plaine, le plus exploité actuellement est constitué de sables et graviers et situé entre 30 et 60m de profondeur ;

3. un troisième, et quelquefois un quatrième niveau aquifère, sous pression, graveleux et situé entre 60 et 100 à 150 de profondeur, et généralement capté par les grands forages d'exploitation. Aucune reconnaissance hydrogéologique n'a été poussée plus profond. On ignore quels sont les éventuels potentiels en eau souterraine au-delà de 200 mètres.

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Figure 22 : Coupe géologique du bassin versant de la PCS (DEsaEumaux, 1987)

La nappe du cul de Sac constitue un système aquifère en partie ouvert sur la mer. Son équilibre hydrologique est alors conditionné par la circulation de l'eau souterraine, depuis ses zones d'alimentation jusqu'à ses exutoires. Le mécanisme hydrogéologique, selon SIMONOT (1982) s'apparente d'une façon générale et schématique au système des vases communicants (figure 23). D'un coté, l'eau douce d'origine météorique et dont le niveau est influencé par : (i) les infiltrations directes sur la plaine. Les infiltrations directes sont considérées comme étant faibles, car l'eau de pluie est majoritairement reprise par l'évapotranspiration ; (ii) les infiltrations le long des rivières dont les lits de galets et de graviers sont perméables. Les cours d'eau les plus importants (Rivière Grise et Fond Parisien) descendent du massif de la Selle et s'infiltrent dans la plaine (PNUD, 1991) ; (iii) les infiltrations au travers du contact généralement faillé, entre les formations alluviales de la plaine et les reliefs calcaires. Des réseaux karstiques alimentent ces formations par abouchement. A ce niveau aussi, l'alimentation est tributaire de la fréquence et de l'intensité des pluies enregistrées, de l'occupation du sol. Beaucoup d'études sur les systèmes aquifères de la région de Port-au-Prince

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soutiennent que les réseaux karstiques de cette région sont très développés. De ce fait, on peut affirmer, sans risque de se tromper, que cette alimentation est abondante.

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Figure 23 : Mécanisme hydrogéologique de l'aquifère (SimoNoT, 1982)

Etude géologique et hydro-géologique locale

Les informations rapportées sur le forage d'alimentation en eau de l'hôpital (SIGCSFP, 1994), les différentes formations géologique de la zone non saturée et le plan de tubage du forage, sont résumées dans la figure 24. Des crépines sont placés à plusieurs endroits au long du tubage. Ces accessoires impliquent le captage de plusieurs aquifères durant les heures de pompage. Ces accessoires peuvent également remplir une fonction de drains d'évacuation d'eau en période de répit de la pompe, ce qui peut conduire à un transfert des polluants hospitaliers vers les eaux de la nappe profonde.

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Coupe lithologique
du site (mètre)

0	- 1	Sol agricole
1	- 6	Gravier calcaire moyen
6	-- 22	Galets + sable calcaire
22	- 26	Gravier moyen + argile
26	- 29	Gravier argileux + galets
29	- 32	Argile jaune sableuse
32	- 37	Gravier argileux + calcite
37	- 52	Gravier sableux argileux
52	- 56	Sable argileux + galets
56	- 58	Gravier argileux
58	- 62	Sable argileux + galets
62	- 73	Basalte

Tubage du forage
d'AEP de l'hôpit.

1

2

4

5

6

7

Plan du Tubage en mètre (PVC Diam. = 6 pouces)

1	0 - 37	Plein
2	37 - 49	Crépine
3	49 -- 52	Plein
4	52 - 58	Crépine
5	58 - 64	Plein
6	64 - 70	Crépine
7	70 - 73	Quille

Figure 24 : Plan de tubage du forage d'AEP de l'hôpital

Sur la base des informations générales collectées lors des études géologiques et hydrogéologiques de la région du site ainsi que des données relatives au forage de l'AEP de l'hôpital, une synthèse de la circulation des flux est présentée dans la figure 25.

Cette synthèse implique l'hypothèse d'une connexion entre les effluents hospitaliers rejetés au niveau des puits d'infiltration et l'eau de pompage de l'AEP de l'hôpital, sans qu'il soit possible, compte-tenu de la complexité du transfert des polluants en zone karstique, de la modéliser et de la quantifier précisément.

Dans ces conditions, et compte tenu de la possibilité d'effectuer des mesures sur les eaux de forage, l'évaluation des expositions a été réalisée à partir des analyses effectuées sur les eaux de nappe, et non pas à partir de l'analyse des eaux du puits d'infiltration suivie d'une modélisation des transferts dans les sols vers la nappe. Ce choix, qui peut paraître évident en terme de réalisme des concentrations d'exposition finales estimées, ne peut pas toujours être effectué dans les EDR car il peut, dans certains cas, transformer l'évaluation des risques sanitaires réalisée sur une source de pollution donnée (ici le rejet des effluents hospitaliers via les puits d'infiltration) en une évaluation des risques liée à la nappe en générale (quelque-soit l'origine de sa pollution). Dans le cas présent, la

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connexion entre le rejet des effluents hospitaliers et la nappe étant démontrée, et aucune autre pollution majeure n'étant identifiée dans le secteur, l'évaluation des risques liés aux effluents hospitaliers peut passer par l'analyse des eaux de nappe polluées.

H : hôpital

PIP₂/P₃ : puits d'infiltration des effluents des 3 fosses septiques de H

F₁ : Forage d'alimentation en eau potable (AEP) de H

F₂ : Forage AEP d'habitats humains avoisinant H

Calcaire
Karstifié

Hauteur

de la
ZNR:
73 m

Zona-rf6n saturée Calcaire Karst-if^-lé^--

Hauteur d'eau Affectée par

les EH: 2m

Figure 25: Circulation des flux sur le site d'étude

Cas particulier de l'évaluation des concentrations en glutaraldéhyde et en chloroforme dans la nappe.

Evaluation des teneurs en Glutaraldéhyde

Le dosage du glutaraldéhyde n'est pas réalisable en Haïti dans l'état actuel des équipements disponibles . Pour estimer la concentration de celui-ci dans l'eau de nappe, nous avons procédé en deux étapes. Dans un premier temps, l'exploitation de la revue bibliographique présentée dans le chapitre 1 montre que la teneur du glutaraldéhyde dans les effluents hospitaliers sur le plan international varie entre 0,5 et 3,72 mg/L (JouBols et al., 2002). Par principe de précaution, nous avons retenu la valeur de 4 mg/L pour l'évaluation des risques sanitaire du site d'Haïti. Pour estimer la teneur du glutaraldéhyde dans l'eau de nappe à partir de cette valeur, nous avons ensuite considéré que le glutaraldéhyde subissait le même facteur de dilution que la DCO qui a été mesurée à la fois dans les effluents et dans les eaux de nappe.

Evaluation des teneurs en Chloroforme et en dichlorométhane

Pour les mêmes raisons que précédemment le chloroforme et le dichlorométhane n'ont pas pu être dosés en Haïti. Par ailleurs, comme nous l'avons vu précédemment, ils sont des représentants des composés organo-halogénés (évaluables globalement par la teneur en AOX) générés par l'action de

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l'eau de Javel sur les molécules organiques présentes dans les effluents (EMMANUEL et al, 2003). Nous avons évalué sa teneur en trois étapes. Dans un premier temps, la teneur globale en AOX a été estimée par corrélation de cette dernière avec la teneur en chlorures dans les effluents hospitaliers, ceci grâce à l'étude présentée dans le chapitre 6. De même que précédemment, le facteur de dilution des AOX des effluents dans l'eau de nappe a été supposé identique à celui de la DCO. Enfin, les teneurs en chloroforme et en dichlorométhane ont été assimilées à la teneur globale en AOX, de manière à prendre en compte dans l'évaluation des risques les autres molécules présentes dans les AOX.

Ces hypothèses "fortes", effectuées en l'absence d'autres possibilités à court terme et avec la volonté de garder une méthodologie opérationnelle et au coût non rédhibitoire pour Haïti, devront être confirmées à l'avenir par la mesure réelle du glutaraldéhyde, du chloroforme et du dichlorométhane dans l'eau de nappe du site étudié.

11.5.2. Définition des populations exposées via l'étude des voies d'exposition possibles

Les populations concernées par notre évaluation des risques sont les personnels et les malades qui vivent à l'hôpital (environ 200 personnes au total dont approximativement 50 enfants) ainsi que les personnes qui vivent à proximité de l'hôpital et consomment la même eau de nappe. Un espace d'une surperficie totale de 20 ha est retenue pour cette évaluation (soit un total de 4000 personnes environ (LHERISSON, 1999) dont 1600 enfants environ de moins de 10 ans).

Les voies d'exposition principales identifiées et étudiées sont la consommation d'eau potable pour l'ensemble des paramètres et le contact cutané (à l'occasion des bains) pour le glutaraldéhyde.

11.5.3. Estimation quantitative de l'exposition humaine (Calcul des Doses Moyenne Journalières (DMJ))

Pour une substance chimique et une voie d'exposition données, l'équation générale de calcul de la dose moyenne journalière (DMJ), administrée par le vecteur d'exposition "i", est la suivante (INVS, 2000) :

DMJi = Ci*Qi*TE*DE/PC*TP Eq. 11

Où Ci est la concentration du toxique dans le milieu pollué "i", Q la quantité de ce vecteur mise quotidiennement en contact avec l'organisme par la voie considérée (exprimée en I/j pour les

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milieux liquides), TE est le taux d'exposition (sans unité) c'est à dire le nombre annuel de jours d'exposition ramené au nombre total de jours, DE est la durée d'exposition (en années), PC est le poids corporel (en kg) et TP le temps de pondération TP est la durée (en années) sur laquelle la dose est pondérée.

Dans cette formule, par convention, le temps de pondération est identique à la durée de l'exposition (TP=DE) pour les effets à seuil : la DMJ se rapproche d'une moyenne annuelle ne tenant plus compte de la période totale d'exposition.

Pour les effets cancérigènes, la valeur attribuée au TP est toujours 70 ans : l'estimation de la dose est dans ce cas proportionnelle au rapport de la durée d'exposition sur la durée de la vie entière (DMJ vie entière). Cette pondération est réalisée sous l'hypothèse d'un cumul de dose : le risque cancer se rapportant à une unité de dose quotidienne reçue pendant 10 ans est équivalent au risque lié à la moitié de cette dose délivrée pendant 20 ans.

11.6. Caractérisation des risques

Le calcul du risque pour l'homme consiste à mettre en relation les données sur les niveaux d'exposition avec les relations dose-réponse.

Les risques sont estimés de manières différentes selon que les substances agissent ou non avec un seuil d'effet.

Pour les composés agissant avec un seuil d'effet, un quotient de danger (QD) est calculé en faisant le rapport entre la DMJ et la DM pour la voie d'exposition considérée. Cette valeur numérique n'est pas un risque à proprement parlé et l'évaluation est ici de nature qualitative : un rapport inférieur à 1 signifie que la population est exposée est théoriquement hors de danger, alors qu'un quotient supérieur à 1 signifie que l'effet toxique peut se déclarer sans qu'il soit possible de prédire la probabilité de survenue de cet événement (INVS, 2000).

Pour les substances cancérigènes et mutagènes, agissant sans seuil d'effet, l'évaluation des risques est véritablement quantitative. La probabilité d'occurrence du cancer pour la vie entière des sujets exposés, qui vient s'ajouter au risque de base non lié à cette exposition, est appelée excès de risque individuel (ERI) : elle est calculée, pour chaque voie, en multipliant l'ERU par la dose moyenne journalière totale "vie entière" (INVS, 2000).

ERlvoje x = D Mivole x * ERUvoje x Eq. 12

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Le produit de ce risque par l'effectif de la population qui lui est soumise fournit l'excès de risque collectif (ERC). Il représente une estimation du nombre de cancers en excès, lié à l'exposition étudiée, qui devrait survenir au cours de la vie de ce groupe d'individus.

ERC_wie x = ERIvoie _x *n Eq. 13

Pour la caractérisation du risque bactériologique généré par la E. coli, le modèle de distribution « Bêta-Poisson » (Haas et al., 1999) a été appliqué:

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P(d)=1-[1+--_{N5 0}2,¹'" -1)1

J

d : dose d'exposition

N50 : dose infectante moyenne égale à 8.60x10⁷ pour E. coli

a : paramètre de la fonction de probabilité égale à 0,1778 pour E. coli.

Aspects pratiques de la mise en oeuvre de la méthodologie sur le site d'Haïti

Campagnes de prélèvements et analyses

La caractérisation des effluents et des eaux de nappe sur le site d'Haïti a été réalisée à l'occasion de plusieurs campagnes de prélèvements successives. Les premières campagnes ont été réalisées à titre exploratoire et pour tester la faisabilité des prélèvements et mesures. Les campagnes suivantes ont permis de compléter les premières mesures et, pour certains paramètres, de dupliquer les analyses de manière à prendre en compte au minimum la variabilité inévitable de celles-ci dans le temps.

Trois campagnes de prélèvements, dont une en 2002 (période de sécheresse) et deux en 2003 (période de pluie), d'échantillons d'effluents liquides ont été réalisées sur une des 3 fosses septiques de l'hôpital (fosse desservant le service d'hospitalisation dont la capacité est de 22 lits) et sur les eaux du forage d'AEP de l'hôpital.

Campagne de prélèvement de 2002

Les prélèvements de la campagne de 2002 ont été effectués sur les points suivants:

1. la ligne de refoulement du forage d'AEP de l'hôpital,

2. les affluents du puits d'infiltration (effluents de la fosse septique).

Les effluents ont été prélevés entre 7:30 et 11:30 heures du matin sur une période de 5 jours, soit du 4 au 8 décembre 2002 (période de sécheresse). Tous les échantillons ont été placés dans des récipients en plastique d'un volume d'un litre. Ces récipients ont été rincés en 3 fois avec l'eau à

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examiner. Pour le remplissage des récipients, nous avons utilisé une méthode de prélèvement manuelle améliorée consistant en la préparation d'un échantillon moyen sur 100 minutes (une heure et 40 minutes) à raison d'un prélèvement de 100 ml d'échantillon chaque 10 minutes. Les mesures de pH ont été effectués sur tous les prélèvements faits sous la base de cette méthode. Les récipients, contenant les échantillons des points choisis pour les prélèvements, ont été soigneusement étiquetés et conservés à 4^°C. Une fois prélevés, ils ont été transportés en moins d'une heure au Laboratoire de Qualité de l'Eau et de l'Environnement de l'Université Quisqueya à Port-au-Prince.

Paramètres mesurés en 2002 à Port-au-Prince

Le tableau 20 donne la liste des paramètres mesurés en 2002 et les laboratoires de réalisation à Port-au-Prince. Les protocoles français et européens décrits dans « L'analyse de l'eau» (RODIER, 1996) et les protocoles des Etats-Unis décrits dans le « Standard Methods for water and wastewater» (EATON et al., 1995) ont été utilisés pour le dosage des paramètres mesurés. Ces paramètres correspondent aux traceurs de risque sélectionnés facilement dosables ainsi qu'à diverses mesures d'accompagnement (pH, MEST, Conductivité, DCO, Nitrates, NH4N,...) destinées à affiner la connaissance du niveau de pollution des milieux liquides concernés.

Tableau 20 : Paramètres mesurés en 2002 à Port-au-Prince

Paramètres	Laboratoire d'exécution
MEST, conductivité électrique, pH, DCO, Chlorures, Nitrates, NH4N	Laboratoire de Qualité de l'Eau et de l'Environnement (LAQUE) -- Université Quisqueya
Cr, Cu, Ni, Pb, Zn	Unité de Recherche en Environnement (URE) -- Faculté des Sciences, Université d'Etat d'Haïti

La détermination des paramètres physico-chimiques (conductivité électrique et MEST) ainsi que celle des indicateurs de pollution (Chlorures, DCO, NO3-N et NH₄-N) a été effectuée dès l'arrivée des échantillons au laboratoire. Les échantillons destinés à la détermination de la concentration des éléments en trace ont été traités à l'acide nitrique (HNO₃) concentré (pH<2) et passés au travers d'une membrane filtrante de 0,45 pm.

Première campagne de prélèvement de 2003

Trois échantillons ont été prélevés sur les effluents de la fosse septique entre le 25 et le 29 avril 2003 (début de la première période pluvieuse). La méthode de prélèvement manuel instantané a été utilisé pour la collecte des échantillons. Le dosage de tous les paramètres de cette campagne a été réalisée en France dans des laboratoire de la Ville de Lyon. Les échantillons destinés aux examens bactériologiques ont été placés dans des récipients stérile en plastique contenant du thiosulfate et conservés à l'obscurité à 4°C.

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Les coliformes fécaux ont été déterminés par la méthode NF T 90-433 microplaque. La norme française NF T 90-432 microplaque a été utilisée pour le dosage des entérocoques fécaux, et les prescriptions de la NF T 90-145 ont été suivies pour les spores anérobies sulfito-réductrices.

La mesure des métaux a été réalisée, selon le protocole ISO 11 885, sur des échantillons filtrés à 0,45 pm, traités à l'acide nitrique pur (pH<2) et passés à l'ICP-AES (Inductively Coupled Plasma-Atom Emission Spectroscopy). L'arsenic, le chrome, le nickel, le plomb et le fer ont été déterminés respectivement aux longueurs d'onde suivantes : 189,04 ; 267,716 ; 231,604 ; 220,353 et 259,94 nm.

Durant cette campagne trois échantillons spéciaux de 500 mL prélevés sur une durée d'une heure chacun ont été préparés pour une étude qualitative des micropolluants organiques. Des cartouches SPE LiChrolut^® EN 200 mg (MERCK, Allemagne) ont été utilisées pour les extractions. Les 3 échantillons de 500 mL ont été filtrés à 0,45 pm et acidifiés à l'acide nitrique (pH 3). Les cartouches ont été rincées avec 3 ml de propanol (pour HPLC, Sigma Aldrich) avant le passage des échantillons (débit de l'extraction : 10 mL/minute). 3 mL d'eau distillée ont été utilisées pour le levage des cartouches. Les extraits prélevés par l'ajout de 6 mL de propanol ont été placés dans des fioles de 25mL et transportés avec les cartouches en France pour être analysés par chromatographie en phase gazeuse/spectrométrie de masse GS/MS. Les résultats de ces caractérisations que nous avions lancées dans le cadre de cette thèse à titre de compléments des analyses des traceurs de risque sélectionnés n'ont toutefois pas pu être exploités pour l'instant.

Deuxième campagne de prélèvement de 2003

Une troisième campagne de prélèvement a été réalisé du 20 au 26 août 2003. Cinq échantillons ont été prélevés sur le forage alimentant le château de l'hôpital et sur les effluents de la fosse septique. L'objectif de cette campagne a été de procéder à la spéciation du chrome. En effet, le chrome est le seul métal présent dans tous les échantillons prélevés au cours des deux précédents campagne. Des mesures du Fe², de la DCO et des coliformes fécaux ont été également faites sur ces échantillons.

Le dosage du Cr(VI) a été réalisé, selon la méthode 8023 de HACH en utilisant un spectrophotomètre HACH 2010, sur des échantillons filtrés. Le principe du dosage est de complexer le Cr(VI) de façon spécifique en utilisant une solution acide de 1,5-Diphénylcarbazide, le complexe formé Cr(VI)/diphénylcarbazide est rose-violet et absorbe dans le visible à 540 nm. Le chrome total a été réalisé sur des échantillons filtrés, selon la méthode 8024 de HACH en utilisant un spectrophotomètre HACH 2010. C'est une méthode d'oxydation alcaline à l'hypobromite dans le visible à 540 nm. Le Fe² a été dosé selon la méthode 8146 de HACH en utilisant un spectrophotomètre HACH 2010, sur des échantillons filtrés. La technique avec du réactif 1,10 Phénanthroline en gélules a été utilisée. Les mesures sont faites dans le visible à 510 nm.

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